0 引言

土壤是經(jīng)濟(jì)社會(huì)可持續(xù)發(fā)展的物質(zhì)基礎(chǔ)，然而由于人類(lèi)的生產(chǎn)活動(dòng)，如化肥農(nóng)藥過(guò)量使用、礦山過(guò)度開(kāi)采、工業(yè)污染物處理不當(dāng)并伴隨著大氣沉降、垃圾填埋滲漏等污染物遷移過(guò)程，導(dǎo)致土壤環(huán)境日益惡化。2014年，環(huán)保部和國(guó)土部聯(lián)合發(fā)布的全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示：全國(guó)土壤總點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，其中輕微、輕度、中度和重度污染點(diǎn)位比例分別為11.2%，2.3%，1.5%和1.1%。其中，重金屬和有機(jī)物污染超標(biāo)現(xiàn)象突出。

土壤也是各種污染物的匯集場(chǎng)所之一。污染物在土壤中累積，經(jīng)作物—土壤系統(tǒng)進(jìn)行遷移與轉(zhuǎn)化，從而影響植物生長(zhǎng)過(guò)程、產(chǎn)量和品質(zhì)等，進(jìn)而危及農(nóng)產(chǎn)品安全，并通過(guò)食物鏈影響人體健康。土壤中的污染物還經(jīng)降水、滲濾等遷移途徑影響地表水體和地下水，引發(fā)次生污染。所以，污染土壤治理無(wú)論是對(duì)保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全還是推進(jìn)生態(tài)文明建設(shè)甚至保護(hù)國(guó)家生態(tài)安全都有重要意義。由于表面活性劑具有親水、親油特性，其吸附于土壤或自土壤中吸附某些成分時(shí)，能改變土壤性質(zhì)，從而改變污染物的遷移與轉(zhuǎn)化過(guò)程。所以，將表面活性劑應(yīng)用于各類(lèi)土壤污染治理受到了廣泛關(guān)注并取得了一定的成效。本文就表面活性劑用于土壤重金屬污染、有機(jī)物污染與重金屬—有機(jī)物的復(fù)合污染修復(fù)情況進(jìn)行總結(jié)、判斷和評(píng)述，希望能為表面活性劑用于土壤修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)，并對(duì)污染場(chǎng)地內(nèi)土壤的合理開(kāi)發(fā)和再利用提供參考。

1 土壤污染的類(lèi)型

1.1重金屬污染

土壤重金屬污染來(lái)源多樣，其中包括采礦、金屬冶煉與加工、化工生產(chǎn)過(guò)程（如電鍍）、電池制造與回收、電子產(chǎn)品加工、皮革印染等行業(yè)排放的三廢、農(nóng)藥與化肥的不合理施用等都會(huì)引發(fā)重金屬對(duì)土壤的污染，汽車(chē)行業(yè)的迅猛發(fā)展也加重了重金屬對(duì)土壤的污染。如煤矸石對(duì)耕作層土壤的重金屬污染、沿海地區(qū)因遷移導(dǎo)致的地表土壤重金屬污染、青島城區(qū)土壤重金屬污染等。

1.2有機(jī)污染

土壤中的有機(jī)污染物主要來(lái)自生產(chǎn)生活過(guò)程，如有機(jī)污廢水的不合理排放、農(nóng)藥的過(guò)度施用、垃圾填埋場(chǎng)的滲濾液、原油泄漏等生產(chǎn)生活過(guò)程都會(huì)造成土壤的有機(jī)污染。相比于重金屬污染，土壤的有機(jī)污染來(lái)源廣、種類(lèi)多、復(fù)雜性高，因而受到更多的關(guān)注。土壤中的常見(jiàn)有機(jī)污染物主要是多環(huán)芳烴(PAHs)、多氯聯(lián)苯(PCBs)、有機(jī)氯農(nóng)藥(OCPs)及石油烴(PHCs)。這些污染物幾乎都具有“三致效應(yīng)”，且在土壤中難以降解甚至不降解，因而長(zhǎng)期滯留在環(huán)境介質(zhì)中，并通過(guò)土壤一動(dòng)植物等各種途徑富集，結(jié)果是對(duì)人類(lèi)造成嚴(yán)重的傷害并破壞環(huán)境。

1.3重金屬—有機(jī)物復(fù)合污染

由于實(shí)際土壤污染的多樣性與復(fù)雜性，多種污染物造成的復(fù)合污染引起了人們更多關(guān)注。土壤的重金屬—有機(jī)物復(fù)合污染是指同時(shí)由重金屬(HOCs)與疏水性有機(jī)物（如PAHs，PCBs，OCPs，PHCs等）形成的復(fù)合型土壤污染。其中，重金屬和PAHs是共存于土壤中的兩類(lèi)典型污染物。復(fù)合污染并不等同于各種污染物單獨(dú)污染后果的疊加，其污染行為更復(fù)雜：污染物與生物有機(jī)體間、不同的污染物之間都能發(fā)生交互作用，這些交互作用將明顯影響污染物在生物體內(nèi)的富集以及生物學(xué)毒性，導(dǎo)致污染后果更嚴(yán)重。因而，對(duì)已發(fā)生復(fù)合污染的土壤，其治理難度也大為增加，但從改善環(huán)境、造福社會(huì)的角度來(lái)講，也更亟需治理。

2 土壤污染治理方法

土壤污染的類(lèi)型主要包括重金屬污染、放射性污染、病原菌污染和有機(jī)污染等，土壤污染治理的常用方法主要包括物理法、化學(xué)法、生物法和化學(xué)—生物結(jié)合法等。

物理法指翻土、換土、客土及去除表層土等方法，但工程量大，費(fèi)用高，多用于污染嚴(yán)重的小面積土壤。

化學(xué)法需根據(jù)被污染土壤及污染源的性質(zhì)，向土壤中加入對(duì)應(yīng)的試劑一如氧化劑、還原劑、穩(wěn)定劑、增溶劑、螯合劑等，試劑與污染物反應(yīng)以降低土壤污染。如氧化—還原試劑通過(guò)氧化還原反應(yīng)降解污染物或?qū)⑵滢D(zhuǎn)化為低毒化學(xué)形態(tài)；增溶劑通過(guò)提高污染物在土壤溶液中的溶解能力并經(jīng)淋洗脫離土壤。但化學(xué)法費(fèi)用較高，所加試劑也會(huì)流失或失效。

生物法是利用生物（植物、微生物等）對(duì)污染物的吸收、固定或降解等過(guò)程。有成本低、不易產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點(diǎn)；但其治理周期較長(zhǎng)。因此，提高污染物的生物有效性、縮短治理周期是生物法治理土壤污染的研究重點(diǎn)之一。

化學(xué)與生物聯(lián)合的方法是指通過(guò)化學(xué)原理強(qiáng)化生物有效性并縮短治理周期以提升治理效率。其中，表面活性劑強(qiáng)化修復(fù)(SER)已成為目前最具發(fā)展?jié)摿Φ奈廴就寥乐卫硎侄沃弧?

3 土壤污染治理中表面活性劑的作用

3.1重金屬污染治理

重金屬污染的土壤治理方法按原理可分為2類(lèi)：一是改變土壤中重金屬的形態(tài)，固定處于可交換狀態(tài)的重金屬，間接解決土壤重金屬污染；二是通過(guò)換土、客土等方法徹底根除土壤中的重金屬，直接解決土壤重金屬問(wèn)題。

表面活性劑用于治理土壤重金屬污染時(shí)，首先吸附于重金屬—土壤顆粒復(fù)合物表層，重金屬自土壤顆粒中解吸到土壤溶液時(shí)，被表面活性劑親水基團(tuán)螯合進(jìn)入膠束，因而降低了重金屬與土壤顆粒間的界面張力，再通過(guò)淋洗降低或消除土壤重金屬污染。十二烷基硫酸鈉(SDS)、吐溫-80(Tween-80)、十二烷基磺酸鈉(SDBS)、烷基苯磺酸鈉(LAS)以及聚氧乙烯基月桂醚（Brij-35）等表面活性劑都曾廣泛地用于污染土壤的重金屬淋洗治理過(guò)程。由于淋洗法具有適用范圍廣、成本低、周期短、去除徹底、并可同時(shí)處理重金屬與非水溶性有機(jī)污染物等優(yōu)點(diǎn)，常用于其他修復(fù)方法的預(yù)處理過(guò)程。表面積活性劑作淋洗劑是其在重金屬污染土壤治理中最重要的應(yīng)用。

3.1.1陽(yáng)離子表面活性劑

此類(lèi)表面活性劑最常見(jiàn)的是季銨鹽類(lèi)化合物，其發(fā)生解離后，親水基團(tuán)顯正電性，土壤顆粒一般顯負(fù)電性，二者能牢固結(jié)合，因而單一的陽(yáng)離子表面活性劑并不適用于重金屬污染土壤的治理。如Nivas等考察了SDS，CTAB和TX-100對(duì)污染土壤中Cd，Pb，Zn的去除能力，結(jié)果表明：CTAB不能促進(jìn)重金屬自土壤的解吸，而SDS與TX-100則均相反。因此，通常采用陽(yáng)離子表面活性劑與其他成分結(jié)合使用。比如以復(fù)配的十二烷基三甲基溴化銨(DTAB)與十二烷基二甲基甜菜堿（BS-12）為吸附劑，考察其對(duì)膨潤(rùn)土中重金屬的吸附效果時(shí)，結(jié)果表明，供試土樣中Cr(VI)的最大吸附量可達(dá)到205.67mmol/kg。

3.1.2陰離子表面活性劑

此類(lèi)表面活性劑解離生成的親水基團(tuán)顯負(fù)電性，有利于吸附金屬離子；且此類(lèi)表面活性劑增溶能力較高而界面張力較低，有利于其作為增溶劑促進(jìn)金屬離子向洗脫液轉(zhuǎn)移。研究結(jié)果表明，LAS能削弱粘土對(duì)金屬Pb，Cu，Zn，Cd的吸附作用，但難以削弱高粘性土壤中重金屬的吸附作用，且重金屬的去除率與表面活性劑的濃度呈正相關(guān)趨勢(shì)，LAS對(duì)Zn的最佳去除率可達(dá)83.4%。楊潔等的研究則表明，盡管SDS對(duì)高粘性土壤中重金屬的去除效果較差，但復(fù)合FeCl3后，SDS可去除污染土壤中95%以上的Cu，Ni和70%以上的Pb。SDBS的濃度為35～45mg/L，或SDS的濃度為16mg/L時(shí)，其對(duì)土壤中Cd的去除能力最強(qiáng)。

然而陰離子表面活性劑的CMC一般較高，且易與高價(jià)陽(yáng)離子生成沉淀，這限制了其作為吸附劑和淋洗劑在土壤污染治理中的應(yīng)用。而將其與非離子表面活性劑或螯合劑復(fù)配以提高使用效果是提高其使用性能的方法。

3.1.3非離子表面活性劑

非離子表面活性劑在水中解離生成的基團(tuán)不帶電，所以非離子表面活性劑一般與陰離子表面活性劑或螯合劑(EDTA等)聯(lián)合使用，以絡(luò)合作用形成配位化合物或通過(guò)與其它金屬離子的架橋作用將金屬離子轉(zhuǎn)移到表面活性劑溶液中。非離子表面活性劑應(yīng)用于土壤重金屬污染的治理時(shí)，使用較多的是Tween-80和TX-100。

Torres等的研究表明Tween-80的用量為100 mg/L時(shí)，對(duì)Cu，Zn，Cd的去除率分別是81.5%，85.4%和85.9%。趙保衛(wèi)等研究了單一SDBS，TX-100及二者混合物對(duì)污染土壤中Cu2+的洗脫作用。結(jié)果表明，單一SDBS對(duì)Cu2+的洗脫能力最強(qiáng)；單一TX-100對(duì)Cu2+的洗脫效率最弱；混合表面活性劑中，當(dāng)SDBS的TX-100的質(zhì)量比為3:1時(shí)，其對(duì)Cu2+的洗脫效率最高。

但如前所述，各種表面活性劑對(duì)金屬離子有選擇性。因此，在以土壤淋洗治理重金屬污染時(shí)，通常選用陰—非離子復(fù)配、陰離子—螯合劑復(fù)配或非離子—螯合劑復(fù)配的體系。

3.1.4生物表面活性劑

生物表面活性劑是一類(lèi)微生物代謝產(chǎn)生、可被天然降解、同時(shí)含親水和疏水基團(tuán)、對(duì)人體皮膚低刺激的兩親分子。傳統(tǒng)的合成表面活性劑因?yàn)槭芪健⒊恋砘蛳嘧冏饔脤?dǎo)致量的損失，會(huì)降低或失去對(duì)土壤污染物的治理能力，且生物降解性較低，易引發(fā)二次污染。而生物表面活性劑易降解、無(wú)殘留、不形成二次污染，恰能與合成表面活性劑形成補(bǔ)充。因此，生物表面活性劑可能是前景最廣闊的污染土壤治理劑。

按微生物來(lái)源，生物表面活性劑可分為糖脂型、磷脂型、脂肪酸型和脂蛋白型、脂肽型以及聚合物型。目前已知的生物表面活性劑多屬于糖脂型，如鼠李糖脂、槐糖脂、海藻糖脂等，其中，鼠李糖脂是在污染土壤治理與修復(fù)中應(yīng)用最廣。

3.2有機(jī)污染治理

3.2.1陽(yáng)離子表面活性劑

研究CTAB對(duì)污染土壤中柴油的洗脫能力時(shí)發(fā)現(xiàn)，CTAB的濃度升高反而抑制柴油的洗脫。CTAB的濃度大于0.5%時(shí)，CTAB的洗脫能力甚至低于清水。而且，CTAB還降低了農(nóng)藥的洗脫能力。因此，陽(yáng)離子型表面活性劑不適用于土壤中有機(jī)污染物的去除。原因在于陽(yáng)離子型表面活性劑解離后與土壤顆粒顯不同的電性，容易吸附在土壤表面但不易解離，降低了其可用性。

3.2.2陰離子表面活性劑

陰離子表面活性劑中，研究最多的是LAS，SDS以及SDBS。

楊建濤等以LAS和SDS對(duì)污染土壤中的柴油進(jìn)行解吸實(shí)驗(yàn)，去除率都能達(dá)到20%以上。支銀芳等以淋洗法對(duì)比了LAS，SDS，TX-100和Tween-80對(duì)污染土壤中柴油的去除效果：陰離子表面活性劑較非離子表面活性劑有更高的去除率，且LAS>SDS。LAS的濃度在6～10 g/L時(shí)，其對(duì)柴油的去除率能達(dá)到90%。事實(shí)上，陰離子表面活性劑SDS對(duì)柴油的解吸效果優(yōu)于非離子的Tween-80和TX-100。其原因在于土壤溶液是帶負(fù)電荷的膠體體系，與解離后的陰離子表面活性劑顯相同的電性，從而降低了吸附損失，且增加了土壤顆粒的分散性，從而能達(dá)到更理想的治理效果。

對(duì)于農(nóng)藥類(lèi)污染物，陰離子表面活性劑也表現(xiàn)了比非離子表面活性劑更好的洗脫效果：對(duì)土壤中γ—六六六和p，p′—DDT的洗脫能力，SDS>(SDS+Tween-80》Tween-80。

3.2.3非離子表面活性劑

非離子型表面活性劑增溶能力強(qiáng)，CMC低，解離后對(duì)酸堿鹽等強(qiáng)電解質(zhì)的耐受性高，更宜用于處理有機(jī)污染。

陳靜等研究了非離子、陰離子表面活性劑對(duì)土壤中PAHs的去除能力：就去除能力而言，Tween-80>TX-100>LAS>SDS。除了PAHs，土壤中的多氯聯(lián)苯(PCBs)也更易被非離子表面活性劑洗脫，因而，非離子表面活性劑在治理持久性有機(jī)污染土壤時(shí)也更具有潛力。韓梅等則發(fā)現(xiàn)烷基葡萄糖苷APG1214尤其適用于高濃度的石油污染型土壤：優(yōu)化條件下，可去除土壤中97%的石油類(lèi)污染物。楊娟娟等證實(shí)低pH和高離子強(qiáng)度下，皂角苷對(duì)芘的增溶能力優(yōu)于常見(jiàn)非離子表面活性劑。

3.2.4混合表面活性劑

傳統(tǒng)的陰離子表面活性劑CMC偏高，非離子表面活性劑則會(huì)因氫鍵與土壤表面的作用發(fā)生吸附，而混合表面活性劑的CMC顯著低于單一表面活性劑的CMC，污染物的分配系數(shù)增大，且混合表面活性劑膠核外層大量的負(fù)電荷減少了其在土壤上的吸附損失。因此，表面活性劑復(fù)配體系應(yīng)用于土壤污染治理時(shí)可取得較單一表面活性劑更為優(yōu)良的效果。陰—非離子混合表面活性劑既避免了陰離子表面活性劑增溶能力較弱、易與陽(yáng)離子生成沉淀的弱點(diǎn)，又避免了非離子表面活性劑易在土壤介質(zhì)上吸附的缺陷，是首選的有機(jī)污染物去除體系。

菲是土壤中難以去除的有機(jī)污染物，采用SD-BS，TX-100混合物去除土壤所含菲的過(guò)程中發(fā)現(xiàn)：混合體系對(duì)菲的去除效果優(yōu)于單一的SDS或TX-100，SDBS與TX-100的質(zhì)量比為9:1時(shí)去除效果最佳，菲的最高去除率為65%。陰離子表面活性劑的加入提高了TX-100對(duì)菲的增溶，并降低了TX-100對(duì)菲的吸附。采用LAS-TX-100混合體系對(duì)污染土壤中柴油的去除率可達(dá)76.9%。以LAS-APEO混合體系治理新疆某地石油類(lèi)污染的土壤時(shí)，優(yōu)化條件下，可使污泥含油量從26.1%降為1.2%。適當(dāng)?shù)年庪x子—非離子表面活性劑混合體系將在PAHs污染土壤修復(fù)中發(fā)揮巨大的作用，如王曉旭等考察了LAS和失水山梨醇單油酸酯聚氧乙烯醚混合物對(duì)土壤中DDTs與PAHs復(fù)合污染的去除率，優(yōu)化條件下，DDTs與PAHs的降解率分別能達(dá)到57.8%和與35.6%。

3.2.5生物表面活性劑

石油類(lèi)化合物(主要為多環(huán)芳烴，PAHs)是土壤污染物的主要成分，生物型表面活性劑在此類(lèi)污染物的治理中發(fā)揮了巨大作用：源自枯草芽孢桿菌的生物表面活性劑在100℃下，pH 4.5～10.5的范圍內(nèi)對(duì)原油都具有較好的解吸作用。在鼠李糖脂的作用下，土壤中原油的去除率最高可達(dá)90%，鼠李糖脂還能促進(jìn)菌類(lèi)對(duì)多環(huán)芳烴的降解，鼠李糖脂一多環(huán)芳烴降解菌的共同作用能將PAHs降解36%；在鼠李糖脂、TX-100、烷基糖苷、Tween-80、LAS和SDS等6種表面活性劑中，鼠李糖脂將柴油及PAHs從土壤中洗脫的能力最強(qiáng)。

3.3重金屬—有機(jī)物混合污染治理

Heo等用SDS溶液、(SDS+NaI)溶液和（SDS+NaI泡沫）淋洗(Cd，Pb)-柴油的研究則表明，表面活性劑泡沫對(duì)土壤中重金屬和柴油的去除效果最好。優(yōu)化的試驗(yàn)條件下，Cd與柴油分別可去除80%和90%。且碘配體能明顯提高污染土壤中表面活性劑對(duì)Cd與菲的去除率。在TX-100與碘配體的協(xié)同作用下，Cd、菲的最大去除率分別為65%和88%。

植物法治理土壤污染具有環(huán)境友好、不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點(diǎn)，但其周期長(zhǎng)，加入表面活性劑加速治理過(guò)程是常見(jiàn)的方法之一。對(duì)于Cd-PAHs復(fù)合污染土壤，EDTA-CY（半胱氨酸）-Tween-80或EDTA-CY-Sa（水楊酸）混合物均有助于提高植物對(duì)Cd的富集與對(duì)PAHs的降解能力。使用Tween-80-菌劑—東南景天能最大程度地強(qiáng)化植物對(duì)Cd-苯并芘的去除效率；赤霉酸與Tween-80則可以提高孔雀草對(duì)Cd、苯并芘的治理效果；鼠李糖脂能有效提高(Cd，Pb)-有機(jī)林丹復(fù)合污染土壤中污染物的去除率。Cd，Pb與林丹的去除率分別為100%，18.0%和76.9%。

4 表面活性劑用于污染土壤治理的影響因素

表面活性劑用于污染土壤治理時(shí)主要用作淋洗劑、螯合劑等，其淋洗效果受表面活性劑增溶能力的影響較大，影響增溶能力的因素也就影響了表面活性劑對(duì)污染物的去除能力。

4.1表面活性劑濃度（用量）

表面活性劑在形成膠束后，其增溶作用才能較好地體現(xiàn)出來(lái)，當(dāng)表面活性劑濃度大于CMC且在一定濃度范圍內(nèi)時(shí)，污染物在水中的表觀溶解度隨表面活性劑濃度的增大而線性升高。如試驗(yàn)條件相同時(shí)，8mmol/L的SDS溶液比4 mmol/L的SDS溶液對(duì)正構(gòu)烷烴的去除率高65%。

4.2操作條件

pH與無(wú)機(jī)鹽也是影響表面活性劑對(duì)污染物增溶能力的重要因素。

4.2.1pH

土壤溶液一般顯負(fù)電性，因此pH能顯著影響污染物在土壤顆粒或離子型表面活性劑上的吸附：中性或弱堿性條件下，表面活性劑在介質(zhì)上的吸附量較小。一定范圍內(nèi)，吸附量隨pH增大而減??；pH升高時(shí)，體系堿性增強(qiáng)，影響甚至改變了土壤表面結(jié)構(gòu)及其電化學(xué)特性；堿性成分還能與土壤中的酸性物質(zhì)反應(yīng)生成具有表面活性的化合物，因而有利于油類(lèi)物質(zhì)的增溶與洗脫。

4.2.2無(wú)機(jī)鹽

無(wú)機(jī)鹽有利于表面活性劑增溶污染物，并降低污染物在土壤中的吸附，因而強(qiáng)化了表面活性劑對(duì)污染物的去除。其原因在于電解質(zhì)壓縮雙電層，使膠束表面排列更致密，從而降低了界面張力，提高了增溶能力。對(duì)離子型表面活性劑，無(wú)機(jī)鹽還能降低其臨界膠束濃度。

4.2.3土壤性質(zhì)

土壤性質(zhì)主要指土壤自身的性質(zhì)、土壤粒徑與土壤有機(jī)質(zhì)含量。土壤對(duì)有機(jī)物的吸附容量是一定的，土壤有機(jī)質(zhì)含量增加時(shí)必然影響其對(duì)有機(jī)物的吸附，從而弱化治理效果。土壤粒徑分布則會(huì)影響表面活性劑的吸附：土壤顆粒越細(xì)，其對(duì)污染物的吸附越強(qiáng)，治理難度更大。因此建議淋洗時(shí)只投加能清洗土壤粗顆粒所需的劑量；對(duì)土壤細(xì)顆粒進(jìn)行分離后再進(jìn)一步處理。或?qū)⒋?、?xì)顆粒分級(jí)后單獨(dú)處理，以便提高治理效果。土壤粒徑分布接近時(shí)，TX-100更易吸附在粘粒含量較高的土壤上，此類(lèi)土壤中，粒徑大小的影響比有機(jī)質(zhì)含量的影響更大。

土壤性質(zhì)對(duì)石油烴的吸附有較強(qiáng)的影響：粉質(zhì)粘土中，石油烴的吸附能力最強(qiáng)；砂類(lèi)土中，石油烴的吸附能力最弱。即使土壤性質(zhì)一致，混合污染物中的各組分的去除率也不同：石油烴中各組分在土壤中的擴(kuò)散能力與芳烴的分子量和環(huán)數(shù)有關(guān)．分子量越大，環(huán)數(shù)越多，擴(kuò)散速率越小。如在同種質(zhì)地土壤研究石油烴的遷移規(guī)律時(shí)發(fā)現(xiàn)，石油烴組分的碳原子數(shù)增加，遷移能力下降；但土壤對(duì)石油烴的吸附能力增強(qiáng)。

綜上可知，表面活性劑用于污染土壤治理的技術(shù)已得到廣泛關(guān)注。治理結(jié)果則與表面活性劑特性、污染物種類(lèi)與特性、土壤質(zhì)地、操作條件等有關(guān)。然而由于污染物的多樣性與復(fù)雜性、表面活性劑種類(lèi)的豐富性以及土壤種類(lèi)、粒徑與地層的多變性，疊加操作條件后，影響污染土壤治理效果的因素更是錯(cuò)綜復(fù)雜。即使同一表面活性劑體系，應(yīng)用于不同地塊的土壤、甚至是同一地塊不同地層或粒徑的土壤，處理效果也可能有變化。因此，表面活性劑用于污染土壤治理的理論研究和工程應(yīng)用前景廣闊，但任重道遠(yuǎn)。

5 表面活性劑治理土壤污染的不足

盡管以表面活性劑為主要組分或作為添加劑用于治理各類(lèi)污染土壤已得到了廣泛研究，并進(jìn)行了大量場(chǎng)地實(shí)驗(yàn)。但表面活性劑的固有性質(zhì)會(huì)導(dǎo)致土壤顆粒間的界面張力減小，土壤穩(wěn)定性下降，從而引發(fā)水土流失；合成型表面活性劑不易降解；陰離子型表面活性劑CMC值偏高，為達(dá)到滿意的治理效果必然加大使用量，這將進(jìn)一步導(dǎo)致水土流失，甚至造成二次污染；表面活性劑還能通過(guò)增溶作用溶解植物細(xì)胞壁，破壞細(xì)胞膜，引發(fā)細(xì)胞破碎，破壞細(xì)胞功能；此外，表面活性劑在土壤中的殘留通過(guò)植物富集也會(huì)導(dǎo)致土壤理化性質(zhì)的變化，并進(jìn)而通過(guò)食物鏈最終影響人類(lèi)；生物表面活性劑應(yīng)用于污染土壤治理時(shí)優(yōu)點(diǎn)明顯，但其經(jīng)濟(jì)性限制了現(xiàn)階段對(duì)其推廣應(yīng)用。

因此，避免表面活性劑治理污染土壤時(shí)的不足便成為目前亟需解決的問(wèn)題。如降低表面活性劑的生理毒性、強(qiáng)化其降解性能、開(kāi)發(fā)新型表面活性劑或通過(guò)復(fù)配等手段以減少其用量等方法都能強(qiáng)化其應(yīng)用性能。如氧化處理能有效地降低LAS、烷基酚乙氧基化物等含苯環(huán)類(lèi)表面活性劑的生理毒性；通過(guò)一些技術(shù)手段如超聲降解、泡沫分餾、納米過(guò)濾等減少表面活性劑在土壤中的殘留；采用綠色表面活性劑、將表面活性劑用于生物修復(fù)的強(qiáng)化則是對(duì)可持續(xù)等發(fā)展理念的回應(yīng)。

6 結(jié)論與展望

各類(lèi)表面活性劑均可用于污染土壤的淋洗治理，且復(fù)配體系的治理效果優(yōu)于單一表面活性劑。但土壤污染情況多變，現(xiàn)場(chǎng)環(huán)境復(fù)雜，實(shí)際應(yīng)用中還存在費(fèi)用高昂、效率較低以及可能發(fā)生二次污染等問(wèn)題仍需進(jìn)行進(jìn)一步研究。

(1)污染物在土壤中有多種形態(tài)，如金屬與有機(jī)污染物都會(huì)有溶解態(tài)、結(jié)合態(tài)、分散態(tài)、吸附態(tài)等，不同形態(tài)污染物的遷移、轉(zhuǎn)化及其與土壤之間的作用形式與作用機(jī)理尚不完全清楚；而對(duì)復(fù)雜的有機(jī)污染物，如煉廠的重質(zhì)石油類(lèi)污染物、焦化廠的多環(huán)芳烴類(lèi)污染物，除了遷移轉(zhuǎn)化之外，其降解規(guī)律也是選擇合適表面活性劑的重要參考。

(2)微生物和植物治理技術(shù)具有環(huán)境友好、費(fèi)用低、無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)，但其周期長(zhǎng)，效率低。因此結(jié)合表面活性劑強(qiáng)化技術(shù)提高微生物和植物治理技術(shù)的效率、結(jié)合生物技術(shù)開(kāi)發(fā)針對(duì)特定污染物的高效菌種尤為重要。

(3)實(shí)際污染土壤的地質(zhì)條件復(fù)雜、污染物種類(lèi)與數(shù)量繁多，如焦化場(chǎng)地多發(fā)生重金屬—有機(jī)復(fù)合污染、石化場(chǎng)地會(huì)發(fā)生成分復(fù)雜的有機(jī)污染。單一治理方法往往難以達(dá)到理想的效果。因此針對(duì)污染物的化學(xué)性質(zhì)和污染土壤的地質(zhì)條件，開(kāi)發(fā)組合治理技術(shù)是未來(lái)土壤治理的發(fā)展方向之一。如物理—化學(xué)、物理—生物、化學(xué)—生物、化學(xué)—植物、化學(xué)—微生物等。